土壤作为农业生产的重要基础，其质量的优劣直接影响到粮食安全、土壤资源的合理开发利用和土壤环境的可持续发展^[1]。随着工业发展和农用化学物质种类及数量的增加，农田土壤重金属污染日益严重，污染面积逐渐扩大。由于重金属不能被土壤微生物降解，而在土壤中不断积累，且可被植物富集，土壤一旦遭受重金属的污染就很难予以彻底消除^[2]。土壤中重金属可通过迁移、转化、富集影响农产品的质量，最终通过食物链危害人体健康^{[3, 4]}。

目前，国内外已广泛开展了土壤中重金属污染及其生态风险评价研究^{[5, 6, 7, 8, 9]}。采用地累积指数法和生态风险指数法评价土壤中的重金属污染状况以及潜在生态风险，同时结合多元统计分析方法和 GIS技术，揭示重金属的空间分布特征和规律性^{[10, 11, 12, 13]}，为区域土壤资源的合理利用与保护提供支持。

淮河流域是我国重要的粮食产区，焦岗湖流域地处沙颍河与淮河干流交汇处的东北部，南临淮河干流、西接沙颍河，含淮南市毛集实验区和阜阳市颍上县部分区域，流域总面积约480 km²，是皖北地区重要的农业生产区，其土壤质量的好坏直接影响粮食的安全生产。本文以焦岗湖流域为研究区，分析农田土壤中重金属含量，运用地累积指数法和潜在生态风险指数法评价该流域土壤的污染状况和潜在生态风险，从而为该区域农田土壤环境保护和安全利用提供科学依据。

焦岗湖流域地处暖温带与亚热带过渡地区，气候温暖湿润，四季分明。年平均气温在14～17 ℃之间，1月平均温度为0～4 ℃、7月为27～29 ℃，无霜期约为200～250 d。流域内地势西北高、东南低，土壤类型主要为砂姜黑土、潮土、水稻土和黄棕壤等，其中砂姜黑土和潮土占优势。研究区内农作物一年两熟，主要农作物为小麦、水稻、大豆、玉米等，大部分区域实行稻-麦轮作和麦-玉米轮作。研究区内以农业生产为主，工业欠发达，可引起土壤污染的工业污染源主要集中于毛集实验区以及颍上县工业园等很小范围内。

土壤采样的布点遵循“网格布点、力求均匀，选择主要土类、兼顾区域内分布面积较小土类，避开居民集中区、交通干线、污染源及其他人为设施干扰”的原则，在整个流域内共设置了41个采样点（图 1），网格密度基本保持在4 km×4 km。用内径8 cm的PVC塑料管采集0～20 cm深度的耕层土壤，采样时除去地表凋落物，每个样点采集属于同一土壤类型的3个子样组合为一个样品，3个子样采样点呈三角形分布，子样采样点之间的距离至少在50 m以上。样品采集后放入自封袋中密封保存。

图 1 采样点分布示意 Figure 1 Sketch map of sampling sites

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土壤样品于实验室阴凉处自然风干，剔除石砾、植物根系和碎屑等杂物，用玛瑙研钵研磨后过100目尼龙筛。采用重铬酸钾-硫酸法分析有机质，酸度计测量pH值^[11]；土壤样品经HCl-HNO₃-HClO₄-HF消解后^[12]，选择电感耦合等离子体共振发射光谱仪^[15]（IRIS Intrepid Ⅱ）测定As、Cd、Cr、Cu、Pb和Zn 的含量。

地累积指数（Index of geo-accumulation），又称Mull指数，被广泛应用于对沉积物或土壤重金属污染的评价^{[16, 17, 18]}，其计算公式为：

式中：C_i为重金属i的实测含量，mg·kg^-1；参数k是考虑到岩石差异、成岩作用可能引起的背景值波动而取的系数，此处取k=1.5；B_i为参比值，mg·kg^-1，本研究采用淮南市A层土壤重金属含量背景值^[19]。

地累积指数的分级标准与污染程度的划分见表 1。

表 1 地累积指数与污染程度分级 Table 1 Geo-accumulation index and pollution classification

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潜在生态危害指数法（Potential ecological risk index）是瑞典学者Hakanson^[20]提出的，是用于评价重金属潜在生态风险的一种相对快速、简便和标准的方法。计算公式如下：

式中：RI为多种重金属综合潜在生态风险指数；E_rⁱ 为重金属i的单项潜在风险系数；T ⁱ 为采样点重金属i的毒性响应系数^[21]（表 2）；C_rⁱ 为重金属i的污染指数；C_sⁱ 为重金属i的实测含量，mg·kg^-1；Cin为重金属i的参比值，mg·kg^-1，本研究中采用淮南市土壤重金属背景值^[19]（表 2）。

表 2 土壤中重金属的背景值和毒性响应系数 Table 2 Background values and toxic coefficients of soil heavy metals

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土壤潜在生态风险指数和生态危害分级见表 3。

表 3 Hakanson潜在生态危害分级^[22] Table 3 Classification of Hakanson potential ecological harm

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研究区内土壤重金属含量统计分析结果见表 4。对研究区内41个土壤样品的分析表明，土壤平均pH值为7.35，属弱碱性土壤，有机质平均含量为22.93 g·kg^-1，研究区内土壤重金属元素Cd、Cr、Cu、Pb、Zn含量的最大值均没有超过土壤环境质量标准^[23]（GB 15618—1995）二级标准限定值，但个别样点As含量超过二级标准，最高值达到51.17 mg·kg^-1，高于二级标准限定值25 mg·kg^-1。与淮南市土壤背景值^[19]比较发现，As、Cd、Cr元素含量的平均值均超过背景值，分别是背景值的3.61、4.39、1.48倍，这3种元素的超标点位达到95%~100%。Cu、Pb和Zn平均值虽然未超过背景值，但在所调查的41个样点中，仍分别有32%、5%和54%的点位超标。这一结果表明，研究区农田土壤已呈现一定程度的重金属累积现象。

表 4 供试土壤重金属含量统计分析 Table 4 Statistic values of heavy metal concentrations in soils

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变异系数是反映样品变异程度的一个统计量，能在一定程度反映研究区土壤重金属含量的变化。变异系数＜0.10为弱变异，0.10~0.30为中等变异，＞0.30为强变异^{[24, 25, 26]}。从变异系数来看，6种重金属变异程度由大到小依次为Zn>Cd>Cu>Cr>Pb>As，其中Zn、Cd、Cu变异系数明显高于其他元素，分别为0.49、0.37、0.33，属强变异程度，其他元素变异系数介于0.18～0.24之间，属中等变异程度。研究区土壤中Zn、Cu、Cd、Cr、Pb、As受外界干扰比较显著，结合相关文献^{[27, 28]}，初步认为这种干扰可能主要来自于研究区内工农业生产活动，尤其是化肥、农药的使用。

ArcGIS是解释空间分布和实施环境监测的重要工具^[29]，克里格插值法是对离散变量进行无偏插值的可靠方法，插值结果可以直观地显示重金属元素的空间分布与变化特性^[30]。图 2是通过ArcGIS的克里格插值法绘制出的研究区6种重金属空间分布图。

图 2 研究区土壤重金属含量空间分布 Figure 2 Spatial distribution of heavy metals in studied area

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由图 2可以看出，在所研究的6种重金属中，As、Cr、Pb和Zn的空间分布具有一定相似性，基本表现为地处流域西南部的沙颍河与淮河干流交汇处4种重金属含量较高、中北部区域较低，流域东部的局部区域4种元素的含量也较高。Cd和Cu在空间分布上表现出一定的相似性，即东、西部含量较高，而中部含量较低。所研究的焦岗湖流域在地形上呈现出西北高、东南低的特点，尽管地势较高的北部地区6种重金属的含量较低，但地势低洼的焦岗湖及其周围区域并未表现出较高的重金属含量。这一结果表明地表径流并未对流域内重金属空间分布产生显著的影响。焦岗湖流域沟渠纵横、水土流失较轻，且入湖河流上闸坝众多，除降雨量大的夏季外，入湖河流内的水体基本处于不流动状态，阻碍了流域内重金属的迁移，因此研究区内重金属空间分布上的差异可能主要与流域内不同区域工农业生产活动所排放的重金属数量与强度有关。

表 5为利用地累积指数法评价土壤污染情况的结果统计。在采集的41份土壤样品中，重金属Cr、Cu、Pb、Zn的地累积指数平均值都小于零，绝大部分点位处于轻-中等污染等级之下。Pb的地累积指数在41个土壤样品中均小于零，表明焦岗湖流域农田土壤未受到Pb污染；处于轻-中等污染程度的Cu和Zn分别仅有4个和9个点位，Cr为19个；As和Cd的地累积指数平均值都大于1，As整体表现为轻-中等污染至中等污染，而Cd则表现为轻-中等污染至中-强等污染。这表明，焦岗湖流域农田土壤中As和Cd的污染程度较高，所采集的土壤样品受到As和Cd的污染较严重。Atafar等^[31]研究发现，过量使用化肥导致土壤中重金属显著积累，特别是As和Cd的积累最为显著，据相关研究报道，淮南市化肥年使用量达729.46 kg·hm^{-2 [32]}，本文的研究对象为焦岗湖流域农田土壤，伴随着农业活动的进行，土壤中施入了大量的肥料，造成As和Cd 的积累。因此，过量使用化肥、杀虫剂可能是造成农田土壤中As和Cd等超标的原因。

表 5 重金属地累积指数 Table 5 Geo-accumulation index（Igeo） of soil heavy metals

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土壤中的重金属可以通过食物链传递，最终对人体健康造成危害，因此评价重金属污染土壤的潜在生态危害至关重要^{[33, 34]}。为了反映特定区域的差异性，选择淮南市土壤背景值作为比较标准，对研究区重金属As、Cd、Cr、Cu、Pb和Zn的潜在生态危害进行评价。依据潜在生态危害指数法的评价结果（表 6）和Hakanson潜在生态危害分级（表 3），在采集的41个土壤样品中，Cd元素的单项污染潜在生态危害系数平均值为131.69，表现为较强生态危害，其中58.54%的样品为强生态危害，29.27%的样品为很强生态危害，其余12.19%的样品为中等生态危害；As元素的单项污染潜在生态危害系数平均值为36.13，处于轻微至中等危害程度，其中轻微和中等生态危害程度的点位数分别为31个和10个，分别占总样品数的75.60%和24.40%；Cr、Cu、Pb、Zn的单项污染潜在生态危害系数平均值都小于40，整体上表现为轻微生态危害。土壤中6种重金属的潜在生态危害由强至弱依次为Cd>As>Cu>Pb>Cr>Zn。这一结果也说明焦岗湖流域农田土壤主要污染元素为Cd和 As。

表 6 土壤重金属潜在生态危害系数及潜在生态危害指数 Table 6 Eir and RI of heavy metals in soil

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从多元素角度综合分析，研究区潜在生态危害综合指数RI为42.98～286.15，平均值为180.57，整体上表现为中等生态危害，表现为轻微生态危害和中等生态危害的点位数分别占总点位数31.70%和68.30%。

潜在生态风险指数法评价结果表明，研究区生态风险为中等生态危害程度，各元素的风险级别依次为Cd>As>Cu>Pb>Cr>Zn；地累积指数法评价结果为Cd>As>Cu>Pb>Cr>Zn。比较分析可知，2 种评价方法均认为研究区农田土壤中元素 Cd 污染的生态风险值最高，As 的生态风险值次之，对其他4种元素的生态风险评价结果则不一致，可能是由不同评价方法的特点所决定。

地累积指数法在评价过程中通过重金属含量与背景值的对比进行评价，主要反映重金属的富集程度，Hakanson潜在生态风险指数法不仅考虑了重金属含量，而且在评价过程中考虑了各种重金属元素的生物毒性。土壤是各类农作物的生长基质，是生物和人类生存的重要载体，因此在进行生态风险评价时应充分考虑重金属污染物的毒性效应^[17]。在实际运用当中，将这两种方法结合使用能更加合理地对土壤重金属污染状况进行评价，利于更加全面深入地了解研究区域的重金属污染状况^[27]。

重金属之间的相关系数可以表明其来源途径的相似性程度，相关系数较高的重金属之间具有依存关系，可能有相似的来源途径；相关系数较低的重金属之间则依存关系弱，来源途径不尽相同^[14]。由表 7可以看出，6种重金属两两之间在0.01置信水平上存在显著正相关关系，表明研究区各重金属元素之间关系密切，来源相近的可能性很大。

表 7 土壤重金属元素间相关性分析（n=41） Table 7 Correlation analysis for heavy metals in soil

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农田重金属来源非常广泛，除了受成土作用及工业影响外，农业活动本身也会带入一定量的重金属进入土壤^[12]。焦岗湖流域是皖北重要的农业生产区，该流域内没有大型的工业企业，重金属来源于工业的可能性较小。研究表明，大量的化肥及农药（杀菌剂、除草剂）的使用会造成某些元素的累积，因为这些化学试剂在原材料或者生产过程中都或多或少会带入一些重金属^[35]；农业施用的磷肥、含磷复合肥及生活垃圾中均混杂有As、Cd、Cr、Cu、Pb和Zn等重金属^[26]。结合重金属的空间分布图及污染评价结果来看，焦岗湖流域的农田土壤Cd、As污染情况最为严重，农田土壤中的As 和Cd的积累很可能源于化肥和农药的使用，故应通过合理施用化肥和农药等措施控制区域内农田土壤污染。

（1）研究区土壤不同重金属元素含量差异较大，除As外，重金属Cd、Cr、Cu、Pb和Zn含量最大值均未超过土壤环境质量标准（GB 15618—1995）二级标准限定值，其中As、Cd、Cr平均含量高于研究区土壤背景值，分别是对应背景值的3.61、4.39、1.48倍。重金属元素的污染程度依次为As＞Cd＞Cr＞Cu＞Zn＞Pb。

（2）空间分布分析表明，地表径流未对流域内重金属的空间分布产生显著影响，研究区内重金属空间分布上的差异可能主要与流域内不同区域工农业生产活动所排放的重金属数量与强度有关。

（3）研究区土壤重金属地累积指数评价结果为无污染-中等污染，潜在生态危害指数法评价结果为中等生态危害水平，主要污染因子为As和Cd。

（4）研究区土壤6种重金属的相关性分析表明研究区各重金属元素之间关系密切，来源相同的可能性很大，与研究区农业生产中化肥和农药的使用有关，应通过合理施用化肥和农药等措施控制区域内农田土壤污染。